劉洋洋, 任涵玉, 周榮磊, 巴桑參木決, 張 偉， 章釗穎, 溫仲明*

(1. 西北農(nóng)林科技大學(xué)草業(yè)與草原學(xué)院， 陜西 楊凌 712100；2. 南京大學(xué)國際地球系統(tǒng)科學(xué)研究所， 江蘇 南京 210023)

生態(tài)服務(wù)功能表示生態(tài)系統(tǒng)或其形成過程中能夠直接或間接參與并維持人類所賴以生存的作用或環(huán)境效用[1]。草地作為地球表面覆蓋較廣的主要生態(tài)系統(tǒng)，具有產(chǎn)品供給、生態(tài)環(huán)境調(diào)節(jié)、支持功能及文化旅游功能等重要的生態(tài)服務(wù)功能[2-4]。當(dāng)前，人類過分關(guān)注草地生態(tài)系統(tǒng)的直接物質(zhì)產(chǎn)品供給功能，忽略草地生態(tài)系統(tǒng)在平衡大氣溫室氣體濃度及維持區(qū)域生態(tài)平衡等方面的支持和調(diào)節(jié)功能[5]，進(jìn)而導(dǎo)致草地退化、水土流失及生物多樣性銳減等生態(tài)問題[6]。因此，草地生態(tài)服務(wù)功能及其價值的定量評估已成為國內(nèi)外學(xué)者關(guān)注的焦點。

目前，國內(nèi)外眾多學(xué)者對不同時空尺度下的草地生態(tài)服務(wù)功能及價值進(jìn)行定量核算評估。1997年Costanza等率先定量評估了全球草地生態(tài)系統(tǒng)的氣候調(diào)節(jié)、水土保持等9個主要的服務(wù)功能價值[7]，并從全球尺度上估算單位面積的平均生態(tài)價值，為后期廣大學(xué)者對區(qū)域尺度下草地生態(tài)服務(wù)價值的定量核算奠定基礎(chǔ)。小區(qū)域尺度上，焦亮等[8]采用市場價值法、影子工程法、造林成本法等方法定量評估小尺度范圍下祁連山山丹馬場草地資源的涵養(yǎng)水源及氣候調(diào)節(jié)等主要的草地服務(wù)功能；高超等[9]通過InVEST模型輔以遙感數(shù)據(jù)定量評估2000—2015年間石羊河流域草地生態(tài)系統(tǒng)的覆蓋度、固碳及土壤保持功能，并探究了草地覆蓋度對服務(wù)功能的影響。大區(qū)域尺度上，姜立鵬等[10]通過遙感技術(shù)提出采用凈初級生產(chǎn)力和植被覆蓋率來評估草地生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價值，核算2003年中國草地生態(tài)系統(tǒng)有機(jī)物生產(chǎn)、維持碳氧平衡及涵養(yǎng)水源等生態(tài)服務(wù)價值；趙同謙[1]以及劉起等[11]分別從全國尺度對中國草地多種生態(tài)服務(wù)功能和價值進(jìn)行核算，但由于評估方法存在差異，造成評估結(jié)果的差異性較大。

草地生態(tài)服務(wù)價值在氣候和人為因素的影響下不斷發(fā)生著變化，對于草地生態(tài)價值的時空格局進(jìn)行動態(tài)評估有助于我們明確草地生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)功能的真實變化狀況。本研究通過構(gòu)建生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價值定量評估體系，采用多種方法模擬分析2000—2016年中國草地生態(tài)系統(tǒng)的有機(jī)物生產(chǎn)、水土保持、水源涵養(yǎng)等主要生態(tài)服務(wù)價值的時空動態(tài)格局及其價值組成，對于草地資源優(yōu)化及草地生態(tài)服務(wù)價值的進(jìn)一步提升具有科學(xué)指導(dǎo)意義。

1 數(shù)據(jù)來源與研究方法

1.1 數(shù)據(jù)來源

1.1.1草地覆被數(shù)據(jù) 采用Global Land Cover 2000(GLC2000)產(chǎn)品提取中國草地覆被。GLC2000產(chǎn)品(http://bioval.jrc.ec.europa.eu/products/glc2000/data_access.php) 空間分辨率為1 km，相對于IGBP分類數(shù)據(jù)而言，GLC2000分類精度更高，且草地精度高達(dá)66.95%[12-13]。該分類法中中國草地總面積為335×104km2，草地類型及其分布如圖1所示。

圖1 中國草地類型分布特征

1.1.2氣象和歸一化植被指數(shù)(Normalized difference vegetation index,NDVI)數(shù)據(jù) 氣象數(shù)據(jù)源于中國氣象數(shù)據(jù)共享網(wǎng)(http://cdc.cma.gov.cn) 2000—2016年的中國720多個標(biāo)準(zhǔn)氣象站點的月降水量和月平均氣溫數(shù)據(jù)[12]。此外，該網(wǎng)站也提供用以驅(qū)動凈初級生產(chǎn)力(Net primary productivity，NPP)估算模型的輻射數(shù)據(jù)。通過引入海拔及日照等協(xié)變量因子，基于ANUSPLIN程序?qū)崿F(xiàn)氣象數(shù)據(jù)的空間插值處理。NDVI數(shù)據(jù)選用美國國家航天航空局(National aeronautics and space administration，NASA)地球觀測系統(tǒng)提供的MOD13A2產(chǎn)品(2000—2016年)，該數(shù)據(jù)的時空分辨率為1 km，數(shù)據(jù)為HDF存儲格式，采用MRT工具實現(xiàn)數(shù)據(jù)格式的轉(zhuǎn)換及數(shù)據(jù)的拼接、裁剪[14]。

1.1.3NPP數(shù)據(jù) 基于氣象數(shù)據(jù)、NDVI數(shù)據(jù)結(jié)合光能利用效率(Carnegie-ames-stanford approach,CASA)模型模擬草地NPP[12,14]。CASA模型通過能夠被植被吸收利用的光合有效輻射(Absorbed photosynthetically active radiation，APAR)及光能利用率(ε)兩個變量確定植被NPP，計算公式如下[13]：

NPP(x,t)=APAR(x,t)×ε(x,t)

(1)

式中：APAR(x，t)表示像元x在t月份所能夠吸收的光合有效輻射(MJ·m-2)[15]，(x，t)表示t月份像元x處所具備的光能利用率(gC·MJ-1)。該模型的具體計算過程見文獻(xiàn)[16]。

1.1.4土壤數(shù)據(jù) 土壤質(zhì)地數(shù)據(jù)(砂粒、粉粒和黏粒含量)及土壤類型空間數(shù)據(jù)由中科院資源環(huán)境數(shù)據(jù)中心網(wǎng)站(http://www.resdc.cn)提供，土壤數(shù)據(jù)基于1995年的全國土壤普查辦公室所出版的《1∶100 萬中華人民共和國土壤圖》而生成[17]，土壤實測數(shù)據(jù)源于南京土壤所的全國第二次土壤普查數(shù)據(jù)[18]。

1.1.5數(shù)字高程模型(Digital elevation model，DEM)數(shù)據(jù) DEM數(shù)據(jù)源于地理空間數(shù)據(jù)云(http://www.gscloud.cn)提供的GDEM-DEM產(chǎn)品，分辨率為30 m×30 m，采用Arcgis10.3通過最鄰近法將數(shù)據(jù)分辨率重采樣為1 km×1 km。

1.1.6植被覆蓋度 植被覆蓋度與NDVI的線性關(guān)系非常顯著，因而根據(jù)兩者之間的轉(zhuǎn)換關(guān)系，基于象元二分模型計算覆蓋度[12]。該計算方法假設(shè)各個象元的光譜信息是僅由植被和裸地構(gòu)成的混合象元，具體計算公式如下：

NDVI=NDVIVCi+NDVIS(1-Ci)

(2)

式中：NDVIV表示植被覆蓋部分象元的NDVI值，NDVIs表示裸地部分象元的NDVI值，Ci表示植被象元覆蓋度。因此，植被覆蓋度Ci的計算方式如下：

(3)

對于地表有純植被覆蓋的象元，植被生長季相變化、群落組成、類型及地形因素均能夠?qū)е翹DVIV值產(chǎn)生差異。而對于裸地地表的象元，通常NDVIS的值在時間上較為穩(wěn)定且?guī)缀踮呌?，但實際上NDVIS會在空氣濕度及光照等因素的影響下發(fā)生波動變化，且波動范圍大致為-0.1～0.2。目前在植被覆蓋度的計算過程中，學(xué)者們對NDVIV和NDVIS的取值方法有明顯差別，其中某些研究將各種植被類型的NDVIV和NDVIS設(shè)為固定的值；而另一種廣泛應(yīng)用的方法是根據(jù)研究區(qū)域NDVI的0.5%置信度上下限閾值表示NDVIV及NDVIS。本研究以植被NDVI生長季內(nèi)的最大及最小值來表示NDVIV及NDVIS，具體表示如下：

(4)

式中：NDVImin和NDVImax分別表示植被生長季內(nèi)NDVI的最小及最大值。

1.2 生態(tài)服務(wù)價值評價指標(biāo)體系的構(gòu)建

本研究以Costanza等提出的生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價值分類為基礎(chǔ)[20]，基于數(shù)據(jù)的可獲得性，選取草地生態(tài)系統(tǒng)的有機(jī)物質(zhì)生產(chǎn)、營養(yǎng)物質(zhì)保持、土壤保持、固碳釋氧及水源涵養(yǎng)等5個主要生態(tài)服務(wù)功能來構(gòu)建評價體系(表1)，通過能量代替法、影子工程法及市場價值法等方法核算草地的生態(tài)服務(wù)價值，技術(shù)路線如圖2所示。

表1 草地生態(tài)服務(wù)價值評估體系構(gòu)建

圖2 草地生態(tài)服務(wù)價值評估技術(shù)路線

1.3 主要研究方法

1.3.1有機(jī)物質(zhì)生產(chǎn)價值 本研究基于CASA模型估算的草地NPP，利用能量代替法實現(xiàn)估算，即將草地所固定的碳轉(zhuǎn)為等能量的標(biāo)準(zhǔn)煤，并通過標(biāo)準(zhǔn)煤的價格估算草地有機(jī)物質(zhì)生產(chǎn)價值[21]，計算公式如下：

(5)

式中：Vom表示草地生態(tài)系統(tǒng)的有機(jī)物質(zhì)生產(chǎn)價值(元·m-2·a-1)；Ce表示碳的熱值，通常為0.036 MJ·g-1；Se表示標(biāo)準(zhǔn)煤的熱值，通常為0.029 27 MJ·g-1；NPP(x)(gC·m-2·a-1)為草地凈初級生產(chǎn)力；Sp表示標(biāo)準(zhǔn)煤的價格為354元·t-1(1990年不變價)[22]。

1.3.2營養(yǎng)物質(zhì)循環(huán)價值 本研究以草地NPP為基礎(chǔ)，采用市場價值法來定量核算草地生態(tài)系統(tǒng)的營養(yǎng)物質(zhì)循環(huán)價值，計算公式如下：

Vnc= ∑Vnc(X) = ∑NPP(x)×Rj1×Rj2×Pj

(6)

式中：Vnc表示草地生態(tài)系統(tǒng)的營養(yǎng)物質(zhì)循環(huán)總價值，其中主要包括氮循環(huán)價值、磷循環(huán)價值以及鉀循環(huán)價值3部分；Vnct(X)表示在象元x處草地生態(tài)系統(tǒng)單位面積上所積累的3種不同營養(yǎng)元素的價值(元·m-2·a-1)；j表示氮、磷、鉀3種營養(yǎng)元素；NPP同上；Rj1為第j種元素折算成該元素所對應(yīng)化肥的比例(%)；Rj2表示草地生態(tài)系統(tǒng)j元素在有機(jī)物質(zhì)中的分配比率(%)；Pj表示j化肥的平均價格。

1.3.3土壤保持價值 本研究采用改進(jìn)的土壤流失方程(RUSLE模型)估算草地生態(tài)系統(tǒng)的土壤保持量。

潛在土壤侵蝕模數(shù)表示土壤在沒有任何植被覆蓋且不存在任何水土防護(hù)措施下的土壤侵蝕量。該狀態(tài)下，不考慮植被覆被因素和水土防護(hù)措施因素，即C=1，P=1，此時RUSLE可表示為：

Ap=R×K×LS

(7)

現(xiàn)實土壤侵蝕模數(shù)表示土壤表面存在植被覆蓋及受到各種水土保持措施之下產(chǎn)生的土壤侵蝕量。該狀態(tài)下需要考慮植被覆蓋因素及水土防護(hù)措施因素，此時RUSLE可表示為：

Ar=R×K×LS×C×P

(8)

潛在土壤侵蝕模數(shù)和現(xiàn)實土壤侵蝕模數(shù)之差即為土壤保持量：

Ac=Ap-Ar

(9)

式中：Ap和Ar分別表示潛在土壤侵蝕模數(shù)和現(xiàn)實土壤侵蝕模數(shù)，Ac為土壤保持量，單位均為t·hm-2·a-1；R表示降水的侵蝕力因子(MJ·mm·hm-2·h-1·a-1);K表示土壤可蝕性因子(t·hm2·h·MJ-1·hm-2·mm-1)；LS分別表示坡長和坡度因子(無量綱)；C和P則分別表示植被覆蓋因子和土壤防護(hù)措施因子(無量綱)。各個因子的具體計算方法可見文獻(xiàn)[18,23-24]。

土壤保持價值主要包括保護(hù)土壤肥力、減少土壤表層土的損失以及減少河道淤積價值，計算公式如下[25]：

Vac=Vef+Ven+Ves

(10)

式中：Vef，Ven和Ves分別表示草地生態(tài)系統(tǒng)的土壤肥力保護(hù)價值、減少表層土壤流失價值及減少河道淤積價值。

土壤肥力保護(hù)價值：采用市場價值法估算草地生態(tài)系統(tǒng)的土壤肥力保護(hù)價值，根據(jù)土壤保持量、土壤中的主要元素(氮、磷、鉀)的百分比含量及化肥市場均價計算,計算方式如下：

Vef=∑Ac(x)×Ci×P

(11)

式中：Vef表示單位面積草地生態(tài)系統(tǒng)的土壤肥力保護(hù)價值(元·m-2·a-1)；Ac(x)表示象元x的單位面積土壤保持量(t·hm-2·a-1)；Ci為土壤中氮、磷、鉀3種元素的百分比含量，草地生態(tài)系統(tǒng)土壤中的氮、磷、鉀含量百分比分別取值為0.177%，0.08%和1%[10]；P為化肥均價，通常取值為2 549 元·t-1(1990年不變價)[10]。

減少表層土壤流失價值：首先，基于土壤保持量及土層平均厚度計算廢棄土地發(fā)生損失面積，并基于該部分土地上可以種植草地而產(chǎn)生的年平均收益來表示廢棄土地的經(jīng)濟(jì)價值，計算方式如下[10]：

Ves=∑Ac(x)×Pg÷Dsoil÷Hsoil÷10000

(12)

式中：Ves表示草地生態(tài)系統(tǒng)減少土壤表層土流失的價值(元·m-2·a-1)；Ac(x)表示單位面積象元x處的土壤保持量(t·hm-2·a-1)；Pg表示單位面積的草地種植生產(chǎn)收益，參考以往研究取值為245.5元·hm-2·a-1(1990年不變價)[26]；Dsoil表示土壤的密度(1.28 t·m-3)[18]；Hsoil表示土壤的平均土層厚度，通常取0.5 m[26]。

減輕泥沙淤積價值：根據(jù)水庫蓄水的平均成本費用估算草地生態(tài)系統(tǒng)的減少泥沙沉積價值，計算如下[27]：

Ven=∑Ac(x)×Aw×Pw÷Dsoil÷10000

(13)

式中：Ven表示草地生態(tài)系統(tǒng)減輕泥沙沉積的價值(元·m-2·a-1)；Ac(x)表示象元x處的土壤保持量(t·hm-2·a-1)；Aw表示土壤發(fā)生侵蝕流失之后能夠沉積在江河、水庫及湖泊中的比例，根據(jù)歐陽志云等[28]對泥沙運(yùn)動規(guī)律的研究，約有24%比例的泥沙容易發(fā)生沉積，因此Aw取24%；Pw表示庫容成本費用，為0.67元·m-3(1990年不變價)；Dsoil表示土壤的密度(1.28 t·m-3)[18]。

1.3.4固碳釋氧價值 本研究以草地NPP為基本物質(zhì)量來核算中國草地資源的固碳釋氧服務(wù)價值，其中主要包括草地生態(tài)系統(tǒng)固碳價值和氧氣釋放價值2部分，計算公式如下：

Vgr= ∑1.62×NPP(x)×RC×PCO2+ ∑1.2×NPP(x)×PO2

(14)

式中：Vgr表示單位面積草地生態(tài)系統(tǒng)固碳釋氧的總價值(元·m-2·a-1)，NPP同上，Rc為CO2中碳含量，取值為27.27%；Pco2表示市場上CO2的固定價格，依據(jù)瑞典碳稅率價格換算，通常取3.36×10-4元·gC-1；Po2為市場工業(yè)制氧價格，通常取值為4×10-4元·gC-1[18]。

1.3.5涵養(yǎng)水源價值 采用替代工程法，對草地生態(tài)系統(tǒng)的水源涵養(yǎng)價值進(jìn)行核算，即水庫建造的平均成本費用代替草地資源的生態(tài)服務(wù)價值，計算公式如下[18]：

Vwc=prew(x)×Kw×Rw×Pw

(15)

式中：Vwc是草地生態(tài)系統(tǒng)的水源涵養(yǎng)價值(元·m-2·a-1)；prew(x)表示象元x處的年降水量(mm)；Kw表示產(chǎn)流降雨量和降雨總量之間的比值，根據(jù)趙同謙等[29]的研究，Kw值以秦嶺—淮河為分界區(qū)，即該界線以北為0.4，以南為0.6；Rw表示草地生態(tài)系統(tǒng)與裸地地表相比能夠產(chǎn)生減少徑流量的效益系數(shù)，參考以往學(xué)者對各個區(qū)域草地減少徑流效益系數(shù)的選取[18]，本研究將草地生態(tài)系統(tǒng)的Rw設(shè)定為0.24；Pw為庫容成本，通常中國建設(shè)1 m3庫容工程的費用為0.67元，因而Pw為0.67元[30]。

2 結(jié)果與分析

2.1 中國草地生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)功能和價值的基本狀況

近17年來平均草地生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)總價值為13 815.65億元·a-1(表2)。就各生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)子功能來說，平均單位面積有機(jī)物質(zhì)生產(chǎn)量為5.77×10-3t·m-2·a-1，有機(jī)物質(zhì)生產(chǎn)總量為1.93×106萬t·a-1，平均總價值為2 720.85億元·a-1。營養(yǎng)物質(zhì)循環(huán)總量最少，為0.03×106萬t·a-1，服務(wù)總價值為1 378.78億元·a-1。平均單位面積土壤保持量為3.51×10-3t·m-2·a-1，土壤保持總量為1.18×106萬t·a-1，土壤保持總價值為2 567.05億元·a-1。平均單位面積固碳釋氧量為7.7×10-3t·m-2·a-1，固碳釋氧總量為2.58×106萬t·a-1，固碳釋氧總價值為3 148.69億元·a-1。平均水源涵養(yǎng)總量為25.8×106萬t·a-1，水源涵養(yǎng)總價值為4 000.29億元·a-1。從各生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)功能的價值對總價值的貢獻(xiàn)率來看(圖3)，水源涵養(yǎng)功能價值的貢獻(xiàn)率最大，占總價值的28.95%，其次為固碳釋氧價值(22.79%)，而營養(yǎng)物質(zhì)循環(huán)價值的貢獻(xiàn)率相對較低(9.98%)。

圖3 中國各項草地生態(tài)服務(wù)功能價值的比例

表2 中國平均草地生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)物質(zhì)量和價值量

2.2 中國草地生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價值空間分布特征

圖4a，b和d表示單位面積草地的有機(jī)物質(zhì)生產(chǎn)價值、營養(yǎng)物質(zhì)循環(huán)價值和固碳釋氧價值，其平均值分別為8.12，4.12和9.40萬元·km-2·a-1，由于這3種價值是基于NPP為物質(zhì)量來計算的，因此其空間分布格局大體一致，與NPP的分布格局類似，具體表現(xiàn)為單位面積價值由東南向西北逐漸遞減的變化特征，這種格局與植被的地帶性分布規(guī)律類似。圖4c表明中國草地單位面積土壤保持價值為7.66萬元·km-2·a-1，土壤保持功能受降雨、坡度、海拔、植被覆蓋度及土壤質(zhì)地等多種因素共同影響，其分布格局體現(xiàn)為青藏高原西北處最低，而西北其他地區(qū)和內(nèi)蒙古等地相對較高。圖4e表明中國草地單位面積水源涵養(yǎng)價值為11.94萬元·km-2·a-1，該功能主要受降雨影響，因此其分布特征與中國降水梯度大致相符，呈現(xiàn)出由南向北不斷遞減特征，水源涵養(yǎng)價值較高地區(qū)集中在西藏南部及四川、廣西及云南等地，而低值區(qū)則主要集中在青藏高原中部及北部、新疆和內(nèi)蒙等地。將各項生態(tài)服務(wù)功能價值進(jìn)行疊加可獲得中國草地平均單位面積總服務(wù)價值的分布格局。圖4f表明單位面積總價值的均值為41.24萬元·km-2·a-1?？臻g上，大體呈現(xiàn)為南高北低的特點，高值區(qū)主要位于云南、廣西和四川西部及中原地區(qū)，中值區(qū)主要分布在內(nèi)蒙古、新疆北部及青藏高原腹地，低值區(qū)則主要集中在西北地帶，其中新疆西部和南部及其與西藏交匯地帶最明顯。

圖4 草地不同類型生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)單位面積價值空間格局

2.3 不同草地類型及不同牧區(qū)草地生態(tài)服務(wù)價值基本概況

從表3可以看出，高山亞高山草甸的生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)總價值最高(4 156.88億元·a-1)，其次為草甸(3 724.71億元·a-1)和荒漠草地(1557.17億元·a-1)，而平原草地和坡面草地的生態(tài)服務(wù)總價值較低，分別為1388.61億元·a-1和1449.98億元·a-1。就單個草地類型來看，高山亞高山草甸、荒漠草地和高山亞高山草地3種類型均為水源涵養(yǎng)價值最高，坡面草地的土壤保持價值最高，平原草地以有機(jī)物質(zhì)生產(chǎn)價值為主，草甸的固碳釋氧價值最高。不同草地生態(tài)系統(tǒng)的單位面積服務(wù)價值可以反映各類型草地的生態(tài)服務(wù)供給能力和水平。具體看來，生態(tài)服務(wù)單位面積價值最高的為坡面草地69.11萬元·km-2·a-1，草甸62.96萬元·km-2·a-1和高山亞高山草甸39.30萬元·km-2·a-1次之，荒漠草地和平原草地的生態(tài)服務(wù)單位面積價值較低，高山亞高山草地單位面積生態(tài)服務(wù)價值最低23.82萬元·km-2·a-1，表明高山亞高山草地的生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)供給水平和能力較差。

表3 中國不同類型草地生態(tài)服務(wù)單位面積價值及總價值

續(xù)表3

由表4可知，17年間中國平均草地生態(tài)服務(wù)功能總價值最高的省份為西藏(2274.21億元·a-1)，最低的是寧夏(433.32億元·a-1)。就單位面積服務(wù)價值而言，云南、黑龍江、山西及寧夏省的草地單位面積生態(tài)服務(wù)價值較高，都在100萬元·km-2·a-1以上，而青海、西藏及新疆地區(qū)單位面積草地服務(wù)價值相對較低。營養(yǎng)物質(zhì)循環(huán)價值在各省的草地生態(tài)服務(wù)價值中均為最低。寧夏、內(nèi)蒙古、陜西、西藏及云南幾個省份的水源涵養(yǎng)價值在該省的草地生態(tài)服務(wù)功能價值中最為突出，分別為101.98億元·a-1、477.79億元·a-1、166.2億元·a-1、603.33億元·a-1和308.26億元·a-1；青海、甘肅和山西3個省份草地的有機(jī)物質(zhì)生產(chǎn)價值最為突出，分別為477.2億元·a-1、118.5億元·a-1和270.96億元·a-1；而四川和新疆地區(qū)草地則表現(xiàn)為土壤保持價值及固碳釋氧價值最為突出，分別為398.75億元·a-1和407.04億元·a-1。綜上所述，中國牧區(qū)及主要草地分布省份中草地的水源涵養(yǎng)及有機(jī)物質(zhì)生產(chǎn)價值所占的比重較大。

表4 中國牧區(qū)草地生態(tài)服務(wù)單位面積價值及總價值

續(xù)表4

2.4 中國草地生態(tài)服務(wù)價值的年際變化及時空動態(tài)

由圖5所示，2000—2016年間，中國草地生態(tài)服務(wù)單位面積價值呈現(xiàn)出顯著增加的變化趨勢(P=0.01)，年均增長率為0.22萬元·km-2。就總價值而言，最高值出現(xiàn)在2015和2016年，分別為16 003.34億元和15 719.914億元，而最低值出現(xiàn)在2002和2013年，分別為13 501.85億元和13 677.85億元。

圖5 中國草地生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價值年際變化趨勢

2000—2016年間中國草地資源服務(wù)總價值的空間動態(tài)趨勢及其顯著性檢驗如圖6所示。由圖6a可以看出，生態(tài)服務(wù)價值增長率較高的地區(qū)集中在青藏高原的中西部及內(nèi)蒙古的呼倫貝爾等地，而生態(tài)服務(wù)價值減少率較大的區(qū)域主要集中在黃土高原北部及內(nèi)蒙古中部等地。顯著性檢驗結(jié)果表明(圖6b)，2000—2016年間，大多數(shù)地區(qū)草地生態(tài)服務(wù)價值表現(xiàn)為增加趨勢，增加區(qū)域的比例占54.69%，而顯著(5.79%)和極顯著(3.12%)增加的區(qū)域集中在青海省南部及其與西藏交界處，而草地生態(tài)服務(wù)價值減少的區(qū)域占總草地面積的45.31%，顯著(4.42%)和極顯著(3.21%)減少的區(qū)域分布在新疆中部、黃土高原北部及甘肅省東部、云南省的東北地區(qū)(圖6b)。

圖6 中國草地生態(tài)系統(tǒng)總價值空間變化率及其顯著性

3 討論

通過對大尺度范圍下的草地生態(tài)服務(wù)價值評估方法進(jìn)行積極探索，在充分考慮生態(tài)質(zhì)量的空間異質(zhì)性的基礎(chǔ)上，依靠3S技術(shù)，實現(xiàn)全國尺度下草地生態(tài)系統(tǒng)有機(jī)物質(zhì)生產(chǎn)、營養(yǎng)物質(zhì)循環(huán)、水土保持及水源涵養(yǎng)等生態(tài)服務(wù)功能價值的定量核算和時空動態(tài)評估，以期獲得更為可靠的研究結(jié)果，本研究核算的生態(tài)價值均值與何浩[30]及姜立鵬等[10]學(xué)者對中國不同年份草地資源生態(tài)價值的估算結(jié)果相近，表明估算值較為可靠，具有一定的參考價值。

中國草地生態(tài)服務(wù)價值的高值區(qū)位于云南、廣西和四川西部及中原地區(qū)，這些地區(qū)水熱條件搭配最為合理，人為干擾程度較低，草地生長旺盛且植被覆蓋度較高，因此生態(tài)服務(wù)價值相對較高。低值區(qū)則主要集中在西北地帶，其中新疆西部和南部及其與西藏交匯地帶最明顯，這些地區(qū)生態(tài)環(huán)境較差，區(qū)域草地生長對于氣候響應(yīng)更為敏感，在氣候變暖和降水減少的條件下，草地生長受到嚴(yán)重限制，進(jìn)而造成生態(tài)服務(wù)價值偏低[4]。研究發(fā)現(xiàn)，草地生態(tài)系統(tǒng)的水源涵養(yǎng)和固碳釋氧價值所占比重較高，表明草地資源在水源涵養(yǎng)、大氣調(diào)節(jié)及水土保持方面具有重要的意義，本結(jié)果也與以往部分學(xué)者的研究一致[1,3]。研究表明高山亞高山草甸生態(tài)服務(wù)總價值最高，而平原草地較低，何浩等[30]對2000年中國陸地生態(tài)系統(tǒng)的生態(tài)服務(wù)價值進(jìn)行測算，同樣發(fā)現(xiàn)生態(tài)價值最高為高山亞高山草甸，主要在于中國高山亞高山草甸面積較大且分布廣泛，因而成為主要的生態(tài)資源，對于我國區(qū)域生態(tài)環(huán)境的維持、水源涵養(yǎng)及土壤保持存在重要意義。單位面積價值可以衡量草地生態(tài)系統(tǒng)的服務(wù)供給能力和水平，本研究發(fā)現(xiàn)單位面積生態(tài)服務(wù)價值最高的為坡面草地，高山亞高山草地最低，同樣與何浩的結(jié)果一致[30]，表明坡面草地的平均生態(tài)服務(wù)供給水平最高，而高山亞高山草地最低。研究發(fā)現(xiàn)不同省份草地單位面積服務(wù)價值及總價值的差異較大，這主要與不同區(qū)域的氣候條件、地形地貌、草地類型及海陸位置的遠(yuǎn)近有很大關(guān)系[5]。17年間中國草地生態(tài)服務(wù)價值呈顯著增加趨勢，這種變化趨勢主要與氣候變化和生態(tài)工程的實施有很大關(guān)系。國家自1999年以來實施退耕還林還草等重大生態(tài)工程，有效地促進(jìn)草地覆被的增加，對于區(qū)域生態(tài)服務(wù)價值的提升具有重要意義。草地生態(tài)服務(wù)價值的增加集中在青海和西藏等地，這也與近年來該地區(qū)退耕還草、禁牧政策的實施有很大關(guān)系[6,31]。

然而，研究結(jié)果可能與以往部分學(xué)者[7-8]對于中國區(qū)域尺度下草地生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)價值的結(jié)果存在差異，在于研究時間段、評價指標(biāo)及評價方法存在差異[9]。需要說明的是，本研究僅僅是對中國草地生態(tài)服務(wù)價值的時空動態(tài)格局進(jìn)行初步探究，由于受數(shù)據(jù)可獲得性的限制，所選取的評價指標(biāo)較少，草地資源的文化價值、生物多樣性保護(hù)價值等間接價值卻未被定量核算[8-9]，因而導(dǎo)致所估算的草地資源價值比實際區(qū)域的生態(tài)服務(wù)總價值會低，但本估算結(jié)果便于以貨幣化的形式直接反映出不同草地類型及不同區(qū)域的草地服務(wù)價值的差異性[10]，對于草地管理和保護(hù)及生態(tài)服務(wù)價值的提升具有重要參考價值。

4 結(jié)論

2000—2016年間中國平均草地生態(tài)系統(tǒng)服務(wù)總價值為13 815.65億元·a-1，各生態(tài)服務(wù)價值對總價值的貢獻(xiàn)度由大到小依次為水源涵養(yǎng)價值(28.95%)>固碳釋氧價值(22.79%)>有機(jī)物質(zhì)生產(chǎn)價值(19.69%)>土壤保持價值(18.58%)>營養(yǎng)物質(zhì)循環(huán)價值(9.98%)。其中，高值區(qū)集中在云南、廣西和四川西部及中原地區(qū)，低值區(qū)集中在西北地帶。高山亞高山草甸生態(tài)服務(wù)總價值最高(4 156.88億元·a-1)，而平原草地和坡面草地較低(1 388.61億元·a-1和1 449.98億元·a-1)。就不同省份和牧區(qū)而言，西藏草地的平均生態(tài)服務(wù)功能總價值最高(1 874.69億元·a-1)，寧夏最低(433.8億元·a-1)。趨勢上，中國草地生態(tài)服務(wù)單位面積價值呈現(xiàn)顯著增加趨勢(P<0.05)，年均增長速率為0.22萬元·km-2，54.69%的地區(qū)草地生態(tài)服務(wù)價值呈增加趨勢，其中顯著的比例為8.91%，集中在青海省南部及其與西藏交界處。